陳德超，施祝凱，王祖靜，余 成

(蘇州科技大學環(huán)境科學與工程學院，江蘇 蘇州 215009)

城市的快速擴張伴隨著各種生境的穿孔、分割、破碎化、縮小和消失過程[1]，這一過程會縮小種群面積，阻礙基因流動，阻止種群的自由擴散，最終導致生物多樣性喪失[2-5]。生態(tài)網絡基于島嶼生物地理學、種群生態(tài)學以及景觀生態(tài)學提出，由生態(tài)源地、廊道和緩沖區(qū)組成[6-8]。既有研究發(fā)現，建立生態(tài)網絡是抵消自然生態(tài)系統(tǒng)破碎化的理想方式，并可為建立生物多樣性保護區(qū)提供必要補充[9-10]。

20世紀90年代以來，學術界對構建生態(tài)網絡進行過很多探索。關于生態(tài)源地的識別，以往的研究主要采用直接識別法[11]，如選取自然保護區(qū)、風景名勝區(qū)等作為生態(tài)源地[12]，主觀性較強；也有學者通過構建水資源安全、土壤保持、生物多樣性等綜合指標評價體系進行識別[13-14]；近年來有學者通過形態(tài)學空間格局分析(MSPA)方法，識別徐州、廣州等地的生態(tài)源地[15-16]，該方法降低了識別過程的主觀性，且能夠較好地推廣應用。據KNAAPEN等[17]的成果改進而來的最小累積阻力模型(MCR)被廣泛用于生態(tài)廊道識別，已有研究結合重力模型、圖譜理論、電流理論對廊道進行分級[16,18-19]。目前，在多數學者構建的生態(tài)網絡中，生態(tài)源地外圍缺乏緩沖區(qū)，造成生態(tài)網絡要素不全，不利于其整體功能的發(fā)揮。

20世紀80年代以來，蘇州先后經歷了鄉(xiāng)鎮(zhèn)企業(yè)異軍突起、開放型經濟快速發(fā)展和產業(yè)轉型升級3個發(fā)展階段。伴隨工業(yè)化與城鎮(zhèn)化的快速推進，愈來愈多的自然地表變成建設用地，中心城區(qū)面積比蘇州古城增長65倍[20]，生態(tài)系統(tǒng)服務功能不斷降低，比如水源涵養(yǎng)、水環(huán)境、生物多樣性等，直接威脅太湖流域生態(tài)安全。根據《國務院關于蘇州市城市總體規(guī)劃的批復》，蘇州市應認真落實創(chuàng)新、協(xié)調、綠色、開放、共享的發(fā)展理念，堅持經濟、社會、人口、環(huán)境和資源相協(xié)調的可持續(xù)發(fā)展戰(zhàn)略；統(tǒng)籌推進蘇錫常都市圈建設，與周邊城市共同加強環(huán)太湖地區(qū)協(xié)作[21]。如何節(jié)約和集約利用土地，嚴格控制新增建設用地，加強對太湖周邊生態(tài)用地的保護，實現城鎮(zhèn)空間、農業(yè)空間與生態(tài)空間的協(xié)同，已成為蘇州走進“太湖時代”空間規(guī)劃的重大課題。

基于此，以蘇州環(huán)太湖地區(qū)為例，立足山水林田湖草生命共同體思想，將林地、草地、水域作為生態(tài)用地，提取核心區(qū)等景觀要素，采用斑塊重要性指數進行景觀連接度評價，識別生態(tài)源地；基于土地利用類型、高程、坡度構建阻力面，運用最小阻力累積模型在GIS中生成潛在生態(tài)廊道、生態(tài)緩沖區(qū)，從而形成生態(tài)源地-生態(tài)緩沖區(qū)-生態(tài)廊道的網絡體系，最后將該網絡與建設用地疊加，識別沖突情況，旨在為環(huán)太湖生態(tài)保護提供參考。

1 研究區(qū)概況

蘇州地處長江三角洲中部、江蘇省東南部，東鄰上海，南接浙江，西抱太湖，北依長江，總面積為8 657.32 km2。全市地勢低平，水網密布，素有江南水鄉(xiāng)的美譽，太湖水面絕大部分在蘇州境內。蘇州屬亞熱帶海洋性季風氣候區(qū)，氣候溫和，雨量充沛，年均降水量為1 100 mm，年均氣溫為15.7 ℃[22]。選取蘇州環(huán)太湖區(qū)域為研究范圍，包括虎丘、姑蘇、吳中、相城、吳江5個區(qū)，下轄52個鎮(zhèn)(街道)，總面積為2 505.54 km2，2017年末GDP 為5 388.88億元，占全市總GDP的31.11%，常住人口為471.85萬人，占全市總人口的44.17%[23]。大部分屬限制開發(fā)區(qū)。

2 數據來源與研究方法

2.1 數據來源

基礎數據包括2017年30 m分辨率的土地利用數據(源自地理國情監(jiān)測云平臺)、30 m分辨率的ASTERGDEM 數字高程數據 (源自地理空間數據云)和2015年鄉(xiāng)鎮(zhèn)邊界數據(源自地理國情監(jiān)測云平臺)。為便于進行生態(tài)源地及阻力面分析，參照中科院土地利用/土地覆蓋遙感監(jiān)測數據分類系統(tǒng)，將研究區(qū)用地合并為林地(占比為6.20%)、草地(0.21%)、耕地(35.79%)、水域(19.69%)、建設用地(37.74%)、未利用地(0.36%)6類。分析可知，區(qū)內以建設用地、耕地和水域為主，建設用地集中分布在中部和北部，連片的水域和耕地分布在東南部(圖1)。

圖1 研究區(qū)域土地利用圖

2.2 研究方法

2.2.1MSPA景觀格局分析

MSPA是SOILLE等[24]基于腐蝕、膨脹、開運算、閉運算等對柵格圖像的空間進行度量、識別與分割的圖像處理方法，能夠較好地識別重要的生境斑塊[16]?；谏剿痔锖菹到y(tǒng)治理的思想，針對研究區(qū)水網密布、濱水地帶生物多樣性豐富的特點，提取林地、草地、水域作為MSPA分析前景，其他景觀作為背景，生成二值柵格數據，導入Guidos Toolbox軟件進行景觀格局分析，最終得到核心區(qū)等景觀類型。核心區(qū)為大型自然斑塊，其中某些關鍵性的部位或元素對維護景觀生態(tài)功能具有重要意義。

2.2.2基于生態(tài)重要性評價的生態(tài)源地識別

生態(tài)源地是生物移動和擴散的源點，是生態(tài)系統(tǒng)服務流動和傳遞的源頭。在生態(tài)系統(tǒng)服務重要性和景觀連通性評價的基礎上，選擇對維持區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)健康相對重要的斑塊作為生態(tài)源地。生態(tài)重要性評價除了需要考慮自身自然特性的重要程度以外，還需要分析生態(tài)用地對人們生態(tài)需求服務的供給能力[25]，如生物多樣性保護、生態(tài)環(huán)境調控、休憩價值等。王玉瑩等[13]基于生物多樣性保護價值、水資源安全、土壤保持3項功能分析，得出研究區(qū)重要生態(tài)用地以水域和林地為主，因此該研究只需識別這些核心斑塊的景觀連通性。此處用斑塊重要性指數(dPC)評價區(qū)域內核心斑塊間的連接水平[26]，以判定生態(tài)源地。

(1)

(2)

式(1)～(2)中，CP為可能連通性指數；n為區(qū)域內斑塊總數；ai和aj分別為斑塊i和j的面積，hm2；Pij*為生物在斑塊i和j直接擴散的最大可能性；AL為景觀總面積，hm2；dPC為斑塊重要性指數；CP，r為將該斑塊剔除后景觀整體的連通性。

參照文獻[16,27]，在Conefor軟件中將斑塊連通距離閾值設置為500 m，連通概率設置為0.5，根據斑塊重要性進行篩選，將dPC>0.47的核心區(qū)斑塊作為生態(tài)源地，并計算生態(tài)源地的幾何中心，作為源點。

2.2.3生態(tài)阻力面構建及潛在生態(tài)廊道識別

生態(tài)廊道是區(qū)域內能量和物質流動的載體，是保持生態(tài)過程、生態(tài)功能在區(qū)域內連通的關鍵生態(tài)組分，尤其是為動物遷徙提供重要通道的帶狀區(qū)域。MCR模型可以確定源和目標之間的最小耗費路徑，該路徑是區(qū)域優(yōu)質生態(tài)源地間相互連接的最佳線路，是生物遷移運動和生態(tài)因子交流的關鍵通道[25]，因此可作為潛在生態(tài)廊道。計算公式為

(3)

式(3)中，RMC為最小累積阻力值；f為未知正函數，反映空間中任一點的最小阻力與其到所有源地的距離和景觀基面特征的正相關關系；Dij為物種從源地j到景觀單元i的空間距離；Ri為景觀單元i對某一生物運動的阻力系數。

生態(tài)阻力面反映了物種運動的潛在可能性及趨勢，是MCR模型的關鍵。一般而言，水域被視為陸地生物遷徙的主要阻力，但研究區(qū)水系發(fā)達，水面廣布，零散分布著眾多小型湖蕩，而小型水體對動物遷徙阻力較小，同時濱水區(qū)域的人造林草地也為小型哺乳動物、爬行類、兩棲動物和鳥類提供了暫棲地。因此，在無法明確目標物種的前提下，筆者仍然選取土地利用類型、高程、坡度等阻力因子，通過綜合指數法構建生態(tài)阻力面。為慎重起見，各類用地的阻力值主要依據其生態(tài)服務價值，參照文獻[18,25，28]確定(表1)，同時修正水域阻力值，各因子的權重(表2)通過咨詢專家確定。此外，考慮到西山國家森林公園(源地13)與其他源地有太湖水體阻隔，不參與阻力面計算和廊道劃分。使用柵格計算器得到綜合阻力面，作為MCR模型的成本數據，利用 ArcGIS軟件中的成本路徑工具，依次計算每個源點到達其他源點的最小耗費路徑，生成潛在生態(tài)廊道。

表1 基于生態(tài)服務價值的不同土地利用類型阻力值

Table 1 Resistance values of different land use types based on the ecological service value

土地利用類型價值系數/(元·hm2·a-1)阻力值林地35 027.61耕地10 638.925草地371.420水域4 676.440未利用地371.470建設用地-5 392.2100

基于重力模型計算生態(tài)源地間的相互作用矩陣(表3)，得到不同廊道對區(qū)域生態(tài)安全的重要性。計算公式為

(4)

式(4)中，Gab為源地a和b的相互作用強度；Na、Nb分別為源地a和b的權重系數；Dab為源地a和b間潛在生態(tài)廊道標準化阻力值；Pa、Pb分別為源地a和b的整體阻力值；Sa、Sb分別為源地a和b的面積,hm2；Lab為源地a和b之間的生態(tài)廊道累積阻力值；Lmax為研究區(qū)所有生態(tài)廊道的最大阻力值。

表2 阻力因子分級賦值及權重

Table 2 Score and weight of resistance factors

阻力因子分級指標阻力值權重土地利用類型林地10.66耕地25草地20水域40未利用地70建設用地100高程 0～17 m10.11>17～54 m20>54～105 m40>105～155 m60>155～205 m80>205～255 m100坡度 0～8°10.23>8°～16°20>16°～24°40>24°～32°60>32°～40°80>40°～52°100

表3 基于重力模型的生態(tài)源地相互作用矩陣

Table 3 The interaction matrix of ecological sources based on gravity model

源地編號123456789101112141520.4231 001.2260.40 4109.358.73926.81 5333.990.373 286.2011 531.50 64.851.381.0017.96 0.76793.340.1084.80738.072 366.970.48815.290.03164.1477.83138.952.37205.50911.860.032.5841.2081.1148.7751.835.50105.510.021.8717.3232.9620.0018.093.08100.55115.860.0242.3917.0531.650.7316.062.1216.0014.06127.091.512.0922.351.595.5222.6917.3721.6670.043.681415.011.6838.8341.3674.774.1327.259.8811.557.9512.4210.35154.290.7728.980.5921.132.260.490.560.912.372.371.810.64161.830.010.350.1511.001.526.002.700.260.920.924.667.3523.34

源地編號1為漕湖；2為陽澄湖；3為天池山；4為潭山—香雪海；5為穹窿山；6為澄湖；7為上方山國家森林公園；8為同里湖；9為白蜆湖；10為石頭潭；11為元蕩；12為河家漾；13為西山國家森林公園；14為東山；15為北麻漾；16為長漾—雪落漾。

參照文獻[16]并結合研究區(qū)實際情況，進行不同等級的廊道劃分(表4)。將相互作用強度>100的廊道作為極重要廊道，介于20～100之間的作為重要廊道，<20的作為一般廊道。將極重要、重要、一般廊道的寬度設定為200、100和60 m[29]。

2.2.4生態(tài)緩沖區(qū)的生成

緩沖區(qū)是生態(tài)源地周圍的低累積阻力區(qū)，用于保護核心區(qū)的生態(tài)過程和自然演替，減少外界景觀人為干擾帶來的沖擊[13]?；谧钚±鄯e阻力面，對生態(tài)源地以外的區(qū)域進行分區(qū)。LOSS等[30]在研究芝加哥某自然保護區(qū)時發(fā)現，家蠶、歌雀等動物的密度在保護區(qū)外500 m范圍內最高；ICHINOSE[31]發(fā)現，鳥類多樣性與神戶某公園周邊500 m內樹林面積比例相關。以此空間距離為參照，基于生態(tài)源地和綜合阻力面生成的累計耗費表面，將生態(tài)源地邊緣一定空間范圍作為緩沖區(qū)，鑒于源地周邊用地類型的不同，需不斷調整間斷點，確保緩沖區(qū)最窄處寬于500 m。

2.2.5空間疊置及用地沖突分析

生態(tài)源地和廊道作為生物棲息與流動的重要空間，應禁止開發(fā)；生態(tài)緩沖區(qū)作為生態(tài)源地的保護屏障，應限制開發(fā)。依據建設用地與生態(tài)網絡重疊比例，采用GIS自然間斷點分級法，將空間沖突劃分為重度、中度、輕度3級。自然間斷點類別基于數據中固有的自然分組，可對相似值進行恰當分組，并可使各類別之間的差異最大化[32]。

3 結果與分析

3.1 景觀格局分析

MSPA分析表明，生態(tài)用地共65 419.68 hm2，占研究區(qū)總面積的26.11%，由核心區(qū)、邊緣區(qū)、孔隙、支線、連接橋、環(huán)線、孤島7種景觀構成(表4)。其中，核心區(qū)面積最大，計55 713.90 hm2，占生態(tài)用地面積的85.16%；邊緣區(qū)面積次之，占生態(tài)用地面積的13.3%；其余景觀類型占比均不足1%?？傮w而言，西北部核心區(qū)斑塊面積較大，主要為林地、草地，被大片的建設用地分割、包圍，島嶼化明顯；東南部核心區(qū)斑塊面積較小，主要為湖蕩或濕地，連通性尚好。

表4 MSPA分類統(tǒng)計結果

Table 4 Statistics of MSPA

景觀類型面積/hm2占生態(tài)用地面積比例/%占總面積比例/%核心區(qū)55 713.9085.1622.24孤島5.860.010孔隙507.660.780.20邊緣區(qū)8 697.9613.293.47環(huán)線14.050.020連接橋70.990.110.03支線409.260.630.16

3.2 景觀連通性及生態(tài)源地

按斑塊重要性指數排序，篩選出16個生態(tài)源地(圖2、表5)，均為大型水域或濕地、林地，如陽澄湖(源地2，為區(qū)內最大斑塊)、長漾-雪落漾(源地16)、西山國家森林公園(源地13)、穹窿山(源地5)、上方山國家森林公園(源地7)等，生態(tài)源地面積為36 065.7 hm2，占核心區(qū)面積的 64.73%。

源地編號1為漕湖；2為陽澄湖；3為天池山；4為潭山—香雪海； 5為穹窿山；6為澄湖；7為上方山國家森林公園；8為同里湖；9為白蜆湖； 10為石頭潭；11為元蕩；12為河家漾；13為西山國家森林公園； 14為東山；15為北麻漾；16為長漾—雪落漾。

表5 生態(tài)源地斑塊重要性指數排序

Table 5 Rank ofdPC

排序源地編號重要性指數dPC1238.6221621.4331313.82468.685142.41672.117101.75841.67981.4510120.811190.801250.7413110.7314150.661530.651610.47

源地編號1為漕湖；2為陽澄湖；3為天池山；4為潭山—香雪海；5為穹窿山；6為澄湖；7為上方山國家森林公園；8為同里湖；9為白蜆湖；10為石頭潭；11為元蕩；12為河家漾；13為西山國家森林公園；14為東山；15為北麻漾；16為長漾—雪落漾。

生態(tài)源地呈現“西山東水”的格局，大致分為北部的漕湖至陽澄湖、西部的穹窿山至上方山國家森林公園、西南部的東山至西山國家森林公園、南部的長漾至雪落漾、東部的澄湖至河家漾5大片區(qū)。這些大型斑塊為生物遷徙、棲息提供了重要生境，但源地間連通性不夠，尤其是北部相對獨立，且東西向聯系也較少，需構建生態(tài)廊道以保障生物安全。

3.3 潛在生態(tài)廊道

據2.2.3節(jié)所述的方法構建阻力面，以其中1個生態(tài)源地為起點，其余源地為終點，生成累計耗費表面，并在此表面上提取14條生態(tài)廊道(由于西山國家森林公園與其他源地間存在太湖阻隔，故只計算15個生態(tài)源地之間的相互作用矩陣)，重復15次，剔除重復廊道，最終得到105條潛在廊道(圖3)，面積為5 872.65 hm2，占研究區(qū)面積的2.34%。從廊道密度看，東南部明顯高于西北部。

根據MCR和重力模型計算結果，最終得到研究區(qū)極重要、重要和一般廊道數分別為12、23和70。極重要廊道包括漕湖至天池山(1-3，表示源地1和源地3之間的廊道)、漕湖至潭山—香雪海(1-4)、天池山至潭山—香雪海(1-5)、漕湖至穹窿山(3-4)、天池山至穹窿山(3-5)、天池山至同里湖(3-8)、潭山—香雪海至穹窿山(4-5)、潭山—香雪海至上方山國家森林公園(4-7)、穹窿山至上方山國家森林公園(5-7)、穹窿山至同里湖(5-8)、上方山國家森林公園至同里湖(7-8)、白蜆湖至石頭潭(9-10)。源地間的相互作用很強，表明兩兩之間的景觀阻力較小，斑塊間關聯度較高，生物在斑塊間遷移的可能性大，因此在空間規(guī)劃中，需要特別注意對這些廊道的維護，以保證重要斑塊的連通性。同理，由于林草源地的整體阻力值小于水域源地，故西部源地間的廊道寬度普遍大于東部。極重要廊道用地類型以耕地(占比為42.93%)、林地(35.42%)和建設用地(14.19%)為主，水域(6.93%)面積不大，且沒有穿越大型水體。

3.4 生態(tài)緩沖區(qū)

按照2.2.4節(jié)的方法，計算得到區(qū)內生態(tài)緩沖區(qū)為59 027.44 hm2，占研究區(qū)面積的23.56%。由于東、西部源地周圍土地利用類型不同，阻力值也存在差異(表2)，緩沖區(qū)面積呈現東部普遍大于西部的現象。如前分析，西部林草源地多被建設用地環(huán)繞，而東部水域源地周邊多是耕地或水域，對同一物種而言，耗費同樣的體力，在東部更容易行進，故緩沖區(qū)面積更大。

至此，生態(tài)源地、生態(tài)緩沖區(qū)、生態(tài)廊道構建完畢(圖4)，區(qū)內生態(tài)網絡面積為100 965.79 hm2，其中生態(tài)源地占比為35.72%，生態(tài)廊道為5.82%，生態(tài)緩沖區(qū)為58.46%。

圖4 生態(tài)網絡圖

3.5 城鎮(zhèn)擴張與生態(tài)空間沖突識別

疊置分析顯示，區(qū)內生態(tài)源地基本處于受保護狀態(tài)，與建設用地無沖突；而生態(tài)廊道、生態(tài)緩沖區(qū)與建設用地均有不同程度的交叉。分別研究這2類沖突情況(圖5)，并分區(qū)、鎮(zhèn)(街道)分析。

CEC—被建設用地侵占的生態(tài)廊道；CEB—被建設用地侵占的生態(tài)緩沖區(qū)。

3.5.1與生態(tài)廊道的沖突集中在主建成區(qū)

研究區(qū)城鄉(xiāng)建設用地侵占生態(tài)廊道584.35 hm2，占廊道總面積的9.95%，依次為姑蘇(面積占比100%)、吳中(14.15%)、虎丘(12.09%)、相城(9.66%)、吳江(4.64%)，呈現從主建成區(qū)向外圍沖突逐步減弱的特點?，F有鎮(zhèn)(街道)中35個有潛在廊道穿越，除吳江區(qū)盛澤鎮(zhèn)、相城區(qū)北橋街道外，其余鎮(zhèn)(街道)平均26.32%的廊道面積與建設用地沖突(圖6)，如婁門、葑門、南門、平江、雙塔、城南街道等主建成區(qū)為重度沖突(>28.32%)；望亭等7個鎮(zhèn)(街道)為中度沖突(12.2%～28.32%)；通安等20個鎮(zhèn)(街道)為輕度沖突(<12.2%)。上述結果表明，蘇州主建成區(qū)與生態(tài)廊道的沖突更為激烈，如城南街道就侵占了上方山國家森林公園至同里湖這條極重要廊道。古城如何梳理水系和綠化、恢復生態(tài)廊道功能，已成為城市更新的緊迫課題。

3.5.2與生態(tài)緩沖區(qū)的沖突多發(fā)生在城市邊緣區(qū)

研究區(qū)城鄉(xiāng)建設用地侵占生態(tài)緩沖區(qū)15 154.14 hm2，占緩沖區(qū)總面積的25.67%，各區(qū)排序為姑蘇(74.6%)、虎丘(34.81%)、吳中(34.66%)、相城(25.5%)、吳江(20.8%)，從主建成區(qū)向外圍沖突減弱的趨勢明顯，但比生態(tài)廊道的空間沖突嚴重?，F有鎮(zhèn)(街道)中22個沒有緩沖區(qū)分布，其余鎮(zhèn)(街道)平均36.74%的緩沖區(qū)與建設用地沖突(圖7)，城南、越溪、友新、元和、長橋5個街道為重度沖突(>59.71%)；橫塘街道等9個鎮(zhèn)(街道)為中度沖突(30.52%～59.71%)；東山鎮(zhèn)等16個鎮(zhèn)(街道)為輕度沖突(<30.52%)。

圖6 建設用地與生態(tài)廊道的沖突情況

可見，毗鄰古城的新近城市化區(qū)域對生態(tài)緩沖區(qū)侵占嚴重，如越溪、友新、元和、長橋等街道，且多為上方山國家森林公園、陽澄湖源地的緩沖區(qū)。城南街道對緩沖區(qū)與生態(tài)廊道的侵占都比較嚴重，而這塊區(qū)域恰恰是橫向生態(tài)聯系的紐帶，目前卻是生態(tài)網絡建設的短板。

圖7 建設用地與生態(tài)緩沖區(qū)的沖突情況

4 討論

4.1 生態(tài)網絡的構建方法及其優(yōu)化

源地的識別和生態(tài)阻力面的確立是構建生態(tài)網絡的關鍵。該研究基于MSPA分析和景觀連接度評價，篩選出核心區(qū)連接性最好的16個重要斑塊作為生態(tài)源地，涵蓋了穹窿山、上方山國家森林公園、石湖、陽澄湖等蘇州城區(qū)典型生境，與吳良鏞先生所講的“四角山水”和王玉瑩等[13]、王躍等[20]的研究結果基本一致。參照文獻[16,28]，主要基于土地利用類型的生態(tài)系統(tǒng)服務價值以及坡度、高程構建綜合阻力面，并依據專家意見進行阻力值修正，采用最小累積阻力模型、重力模型分別進行潛在廊道識別和等級劃分，并確定緩沖區(qū)；針對研究區(qū)水網密布的特點，在構建綜合阻力面時，修正了水域的阻力值，同時不把金庭鎮(zhèn)納入廊道劃分，故潛在廊道沒有穿越大的水域，基本沿濱水綠化帶布局，有利于生物遷徙。另外，只有針對特定物種的生態(tài)網絡劃定，如廊道寬度和緩沖區(qū)大小才能準確給出。

4.2 生態(tài)空間管控措施與建議

確立生態(tài)空間作為維護區(qū)域生態(tài)安全、保護生物多樣性的重要手段，越來越受到學界和政府的重視。十八大提出優(yōu)化國土空間開發(fā)格局，促進生產空間集約高效、生活空間宜居適度、生態(tài)空間山清水秀；十九大提出設立國有自然資源資產管理和自然生態(tài)監(jiān)管機構；2018年3月，國務院成立自然資源部，統(tǒng)一行使所有國土空間用途管制和生態(tài)保護修復職責[33]。然而，劉世梁等[34]認為當前我國景觀生態(tài)網絡的研究在應用建設方面存在建設力度不足、功能未得到很好發(fā)揮等問題。因此，強化生態(tài)空間管控尤為重要。

根據俞孔堅[35]的研究，生態(tài)源地是生態(tài)保護的核心區(qū)域，應禁止開發(fā)建設；緩沖區(qū)是生態(tài)源地周圍的低累積阻力區(qū)，用于保護核心區(qū)的生態(tài)過程和自然演替，減少外界景觀人為干擾帶來的沖擊。目前研究區(qū)16塊源地處在城鄉(xiāng)建設用地的包圍之中，西北部斑塊島嶼化、東南部破碎化均比較嚴重。對于西北林草源地，建議結合緩沖區(qū)設置基本農田和防護林帶，避免人類活動的干擾；對東南湖蕩源地，應恢復濱水環(huán)境，改善水質和連通性。

生態(tài)廊道是生態(tài)網絡體系中對物質、能量與信息流動具有重要連通作用，尤其是為動物遷徙提供重要通道的帶狀區(qū)域。目前研究區(qū)重度沖突主要發(fā)生在主建成區(qū)及古城西南角，需在盡快劃定城鎮(zhèn)增長邊界、永久基本農田和生態(tài)保護紅線基礎上，鞏固“四角山水、十字發(fā)展”城市格局[36]，古城內可結合城市更新，強化并嚴守城市綠線、藍線，恢復大運河、干將河、環(huán)城河等河道的自然岸線的生態(tài)功能，將沿線其他用地轉換為生態(tài)用地，依托現有城市綠楔、園林、公園建設生態(tài)廊道。對于研究區(qū)中部阻斷上方山國家森林公園至同里湖廊道的城南街道等地，姑蘇、吳中、虎丘、吳江4區(qū)應協(xié)同治理，置換低價值的工業(yè)區(qū)和居住區(qū)，恢復生態(tài)空間，充分發(fā)揮石湖、吳淞江、蘇申外港、尹山湖的銜接作用，打通廊道建設的最后1 km。

為實現整個環(huán)太湖的水質安全和生態(tài)安全，建議由國務院自然資源部門牽頭，在太湖湖濱帶，統(tǒng)籌山水林田湖草系統(tǒng)治理，打破省市行政壁壘，在距岸線5 km范圍打造集生態(tài)濕地、健身步道、休閑觀光于一體的環(huán)形綠道，從而連通整個環(huán)太湖的廊道。

5 結論

研究結合水鄉(xiāng)特色，運用形態(tài)學空間格局分析和最小累積阻力模型，將林地、草地、水域作為生態(tài)用地，識別重要生態(tài)空間，構建生態(tài)源地-生態(tài)緩沖區(qū)-生態(tài)廊道完整網絡，體現了山水林田湖草系統(tǒng)保護理念。研究區(qū)生態(tài)網絡面積為100 965.79 hm2，占總面積的40.3%，其中生態(tài)源地為35.72%，生態(tài)緩沖區(qū)為58.46%，生態(tài)廊道為5.82%。西北部為大型林草源地，東南部則是大型水域或濕地源地，其中陽澄湖源地為區(qū)內最大斑塊，總體呈“西山東水”的格局。西北部斑塊大、數量少、島嶼化，東南部密度大、破碎化明顯。東南部生態(tài)廊道密度高于西北部，西北部寬度普遍大于東南部。由于用地類型的差異，東部生態(tài)緩沖區(qū)面積普遍大于西部。

建設用地與生態(tài)廊道、緩沖區(qū)的沖突呈現從主建成區(qū)向外圍逐步減弱的特點，古城與生態(tài)廊道的沖突更為激烈，而緊鄰主建成區(qū)邊緣對生態(tài)緩沖區(qū)侵占更多；古城應結合城市更新，修復骨干水系和綠化，疏通重要生態(tài)廊道；中部作為東西生態(tài)聯系的紐帶，城南街道等應協(xié)同治理，打通上方山國家森林公園至同里湖這條極重要廊道的最后1 km，復壯“四角山水”的西南綠楔。

此外，由于所獲資料的分辨率有限，筆者提取源地和廊道時無法細分古城和研究區(qū)北部更小的生境單元，從而無法通過這些生態(tài)跳板進一步增強斑塊間的連通性。